Adsorção e Dessorção de Metais no Solo

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Agropecuária Técnica – v. 31, n. 2, p 153–163, 2010 
 
 
 
ADSORÇÃO E DESSORÇÃO DE METAIS NO SOLO E COEFICIENTES DE ISOTERMAS DE 
FREUNDLICH E LANGMUIR 
Isabel Cristina Vinhal-Freitas1, Alírio Coromoto Daboin Maldonado1, Cleyton Batista Alvarenga2, Reginaldo 
Camargo1, Beno Wendling1 
_________________________________________________________________________________________ 
1
 Universidade Federal de Uberlândia 
2
 Universidade Federal de Viçosa 
__________________________________________________________________________________________________________________________ 
 
RESUMO 
O conhecimento da ocorrência, reação e movimento no solo é de muita importância para se analisar o 
comportamento dos minerais no sistema solo-planta. As reações têm muito a ver com a solubilidade dos 
minerais que os contêm e com a existência de material orgânico e inorgânico, cujos radicais e superfícies 
propiciam o meio adequado para o controle da disponibilidade e movimentação desses elementos na 
solução do solo. A maior ou menor disponibilidade dos metais é determinada pelos atributos físicos, 
químicos e mineralógicos dos solos como: teor e tipo de argila, capacidade de troca catiônica, teor de 
matéria orgânica, pH, entre outros. Estes atributos influenciam as reações de adsorção/dessorção, 
precipitação/dissolução, complexação e oxiredução que, em conjunto, governam a formas de ocorrência dos 
elementos no solo. Como cada solo possui uma capacidade adsortiva própria, o conhecimento desta 
capacidade oferecerá subsídios para a previsão de fitotoxicidade e da possível contaminação do lençol 
freático uma vez que, se essa capacidade for ultrapassada, o metal ficará potencialmente disponível para ser 
lixiviado. Entre os diversos modelos que descrevem a adsorção dos elementos no solo, os mais citados na 
literatura são aqueles propostos por Langmuir e por Freundlich. Esses modelos são facilmente aplicáveis para 
adsorção de quaisquer íons pelo solo e se tem mostrado adequados para estudos de adsorção de alguns 
metais em solos brasileiros. 
 
Palavras-chave: disponibilidade de metais, minerais no solo, isotermas. 
ABSTRACT 
The knowledge of the occurrence, reaction and movement in soil is very important to analyze the behavior of 
minerals in the soil-plant system. The reactions have much to do with the solubility of minerals containing 
them and with the existence of organic and inorganic materials, whose surfaces radicals and provide the 
appropriate means to control the availability and movement of these elements in soil solution. The greater 
or lesser availability of metals is determined by the physical, chemical and mineralogical soil such as clay 
content and type, cation exchange capacity, organic matter content, pH, among others. These attributes 
influence the reactions of adsorption / desorption, precipitation / dissolution, complexation and oxidation 
reduction that, together, govern the forms of occurrence of elements in soil. As each floor has an adsorptive 
capacity itself, knowledge of this capability will offer subsidies to predict phytotoxicity and possible 
groundwater contamination since, if this capacity is exceeded, the metal will be potentially available for 
leaching. Among the various models that describe the adsorption of elements in the soil, the most cited are 
those proposed by Langmuir and Freundlich. These models are easily applicable to any ions adsorption from 
the soil and have been shown suitable for studies of adsorption of some metals in Brazilian soils. 
Key words: availability of metals in soil, minerals, isotherms. 
 
Agropecuária Técnica – v. 31, n. 2, 2010 
ISSN 0100-7467 – Areia, PB – CCA-UFPB 
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INTRODUÇÃO 
 
O conhecimento da ocorrência, reação e 
movimento no solo é de muita importância para se 
analisar o comportamento dos minerais no sistema 
solo-planta. O termo retenção ou sorção pode e 
deve ser usado quando o mecanismo de remoção 
do soluto da solução não é conhecido (SOARES, 
2004). 
 Adsorção significa o acúmulo de um 
determinado elemento ou substância na interface 
entre a superfície sólida e a solução adjacente 
(SPOSITO, 1989), este é um processo físico-químico 
no qual uma substância é acumulada numa 
interface entre fases. Quando substâncias contidas 
em um líquido se acumulam numa interface sólido-
líquido, denomina-se adsorvato, a substância que 
está sendo removida da fase líquida e absorvente, a 
fase sólida na qual a acumulação ocorre (BOSCOV, 
1997). 
 Esta terminologia deveria ser usada apenas 
para descrever a formação de complexos do soluto 
com os sítios de superfície, porém este termo é 
utilizado freqüentemente para descrever a remoção 
do soluto da solução independentemente do 
mecanismo ocorrido (BUCHTER et al., 1989). 
Segundo Ford et al. (2001), o termo adsorção pode 
ser empregado principalmente quando não se 
conhece o mecanismo de interação entre um íon e 
uma superfície sólida. 
A dessorção pode ser definida como a 
liberação de uma substância ou material de uma 
interface entre uma superfície sólida e uma solução. 
 Embora seja o solo um controlador 
natural da biodisponibilidade de metais, os fatores 
que governam sua capacidade em retê-los são 
extremamente complexos, dificultando a 
possibilidade de se efetuar previsões acerca do 
comportamento desses elementos, principalmente 
a longo prazo (OLIVEIRA; MATTIAZZO, 2001). 
A utilização de isotermas de adsorção para 
estudos dos fenômenos de adsorção vem sendo 
utilizada há muitos anos. Elas, embora não 
esclareçam sobre os mecanismos químicos 
envolvidos na adsorção, ajudam, por correlação 
entre seus parâmetros e as propriedades dos solos, 
a descrever as características da adsorção. 
 
 
CAPACIDADE DO SOLO EM RETER ÍONS AO LONGO 
DO TEMPO 
 
Diversos trabalhos concluem que a 
mobilidade de metais e, conseqüentemente, a 
biodisponibilidade de metais aplicados através de 
lodo de esgoto é nula ou muito baixa (WILLIAMS et 
al., 1987). Entretanto a capacidade do solo em reter 
tais elementos ao longo do tempo, considerando os 
níveis de ocorrência da contaminação, fatores 
climáticos envolvidos e taxas de degradação da 
carga orgânica dos diferentes resíduos 
contaminantes, vem sendo questionada por 
diferentes autores (McBRIDE, 1997). Nesse 
contexto, podem ser consideradas duas 
abordagens: 
1. A teoria do platô sugere que os metais 
permaneceriam adsorvidos e não estariam 
prontamente disponíveis às plantas, pois o resíduo, 
mesmo sendo uma fonte de contaminação de 
metais, aumentaria a capacidade de retenção 
desses elementos pelo solo através de sua carga 
orgânica. 
2. A teoria da bomba relógio sugere que 
com o tempo, após a interrupção das aplicações, a 
retenção dos metais pode ser prejudicada, 
ocorrendo liberação dos mesmos para a solução do 
solo. Ainda segundo essa teoria, a capacidade finita 
do solo para imobilizar metais pode diminuir com a 
degradação da matéria orgânica do lodo, 
aumentando, desse modo, a disponibilidade de 
metais às plantas. Adicionalmente, à medida que 
solos são acidificados por processos naturais, a 
solubilidade e a atividade desses metais tendem a 
ser incrementada. 
 Os seres humanos podem ser 
afetados de forma direta e indireta pelos metais 
acumulados em partes comestíveis de plantas. O 
efeito direto é causado pela ingestão dos vegetais 
contaminados e o efeito indireto dá-se através da 
ingestão de animais previamente contaminados ou 
de subprodutos preparados com estes vegetais 
(LAKE, 1987). 
 Este efeito pode ser agravado pelo 
fato de antes das plantas apresentarem sintomas 
de toxicidade estes metais podem ocorrer em 
concentrações superiores às permitidas para os 
seres humanos. Além disso, os metais possuem 
efeito cumulativo nos organismos e podem 
provocar, desta forma, intoxicações crônicas, 
cânceres, problemas cardíacos e respiratórios, 
alergias, etc. (CASSARET; DOULL’S, 1986). 
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Apesar de o termo metal pesado estar 
correlacionado geralmente com toxicidade, alguns 
destes elementos atendem aos critérios de 
essencialidade às plantas, aos animais e aos seres 
humanos e são denominados biogenéticos, ou seja, 
a presença desses é essencial para o funcionamento 
de algumas rotas metabólicas (AGUIAR et al., 2002). 
As principais fontes naturais de metais são 
os minerais, como sulfetos, óxidos e silicatos, entre 
outros, bem como as emissões vulcânicas 
(MATTIAZZO, 1994). Diversas fontes antropogênicas 
causam impacto ao ambiente, tais como: 
fertilizantes, pesticidas, combustão de carvão e 
óleo, emissões veiculares, incineração de resíduos 
urbanos e industriais e, principalmente, mineração, 
fundição e refinamento de petróleo (TAVARES; 
CARVALHO, 1992 
 
TEORES E FORMAS DE METAIS EM SOLOS 
 
Metais estão presentes no ambiente desde 
a formação do planeta e sua distribuição nos solos 
sob condições naturais é generalizada (SOARES, 
2004). Contudo, quanto à origem, os metais 
presentes nos solos podem ser classificados como: 
litogênicos e antropogênicos, ou seja, ter origem 
natural, que depende do material de origem dos 
solos e do grau de intemperização, ou origem ligada 
à atividade humana, que é a principal razão do 
aumento nos teores de metais em solos agrícolas 
(ABREU et al., 2002). 
Além de estarem presentes no solo em 
decorrência do material de origem, os metais 
podem ser adicionados no solo através de material 
orgânico (RANGEL, 2003). Apesar da possibilidade 
de ocorrer mobilização dos metais ao longo do 
perfil do solo, normalmente, os maiores teores são 
encontrados nos horizontes superficiais, onde 
ocorre maior acúmulo de matéria orgânica 
(MARQUES et al., 2001). Contudo, os níveis mais 
elevados de metais no solo têm sido observados 
com maior freqüência nas áreas que sofreram ações 
antrópicas, como sucessivas adições de fertilizantes, 
corretivos e pesticidas; por meio de deposições 
atmosféricas e, principalmente, pelo uso de 
resíduos como escórias de siderurgia e lodos de 
esgoto (AMARAL SOBRINHO et al., 1997). 
 
MOBILIDADE DE METAIS NO SOLO 
 
A dinâmica dos metais no solo é governada 
por uma série de reações químicas que ajudam a 
determinar os riscos ambientais a eles associados. 
As principais preocupações em relação à adição de 
metais aos solos são: entrada na cadeia alimentar, 
redução da produtividade agrícola devido a efeitos 
fitotóxicos, acúmulo no solo, alteração da atividade 
microbiana e contaminação de recursos hídricos 
(PIRES et al., 2006). A fração solúvel em água 
resulta da partição do metal entre as fases sólida e 
líquida do solo, e sua importância resulta dela 
representar a quantidade prontamente 
biodisponível no ambiente, bem como de ser 
passível de movimentação em profundidade no 
perfil do solo (KABATA-PENDIAS; PENDIAS, 1995). 
A possibilidade de existirem inúmeros 
equilíbrios faz com que os metais ocorram no solo 
sob diversas formas: adsorvidos eletrostaticamente 
aos sítios de troca; incorporados à superfície da fase 
inorgânica; participando de reações de precipitação 
e dissolução; ligados a compostos orgânicos; na 
solução do solo. Destas, consideram-se como 
disponíveis às plantas e outros organismos, os 
metais em formas solúveis, dissolvidos na solução 
do solo, ou na forma trocável (ALLOWAY, 1995). 
 
ADSORÇÃO DE METAIS EM SOLOS 
 
A adsorção é considerada o mais 
importante processo regulador da concentração de 
metais na solução do solo. As reações de adsorção-
dessorção de metais nas superfícies dos 
constituintes coloidais do solo são consideradas 
responsáveis pela concentração na solução do solo 
e conseqüentemente pela disponibilidade às 
plantas (SWIFT; McLAREN, 1991). 
Os principais mecanismos envolvidos na 
adsorção dos metais, de acordo com Camargo et al., 
(2001) são: troca iônica, adsorção não específica ou 
de esfera externa; adsorção específica ou de esfera 
interna; e a complexação com o material orgânico 
do solo (quelação). 
A adsorção não-específica ou de esfera-
externa ocorre como resultado da ação de forças 
eletrostáticas entre cátions metálicos presentes na 
solução do solo e a superfície carregada com cargas 
negativas dos colóides. Estas interações 
eletrostáticas ocorrem quando um íon carregado 
entra no campo de influência de uma superfície 
sólida com carga líquida superficial de sinal 
contrário (FORD et al., 2001). Esse tipo de adsorção 
é de baixa energia, ou seja, os metais encontra-se 
em equilíbrio dinâmico com a solução do solo. 
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Ocorrência de adsorção específica ou de 
esfera interna se deve a elevada afinidade existente 
entre a superfície adsorvente e os cátions livres em 
solução. Neste tipo de adsorção os íons penetram 
na estrutura do átomo e ligam-se por meio de 
ligações covalentes ou iônicas com os grupos O e 
OH da superfície do solo. Este mecanismo de 
adsorção explica a razão pelo qual o solo adsorve 
determinados íons em concentrações superiores à 
capacidade de troca catiônica – CTC (YONG et al., 
1992). 
Os principais fatores que interferem nessa 
afinidade são a relação entre a valência e o raio 
iônico do cátion e a polaridade do cátion quando 
submetido a um campo elétrico. 
Os principais tipos de ligações químicas 
envolvidas entre os átomos na adsorção específica 
são: covalente, onde ocorre o compartilhamento de 
elétrons de ambas as espécies iônicas envolvidas; e 
covalente-coordenada, onde o compartilhamento 
ocorre somente por uma das espécies iônicas 
envolvidas (YONG et al., 1992). 
A maioria dos estudos de adsorção de 
metais com componentes do solo, como óxido de 
ferro, considera apenas tempos de reação 
relativamente curtos, de poucas horas (BENJAMIM; 
LECKIE, 1981). No entanto, como demonstrado por 
Bruemmer et al. (1988), a adsorção de metais pode 
continuar aumentando mesmo após várias semanas 
de reação. Com o passar do tempo, maior 
quantidade do metal é mobilizada. Para Mckenzie 
(1980) isto é devido ao envelhecimento ou 
cristalização dos produtos de reação. Os autores 
também observaram que o contínuo aumento da 
quantidade adsorvida com a elevação do tempo de 
reação resultou na diminuição do pH, ou seja, valor 
de pH onde se tem 50% da adsorção máxima. 
 
DESSORÇÃO DE METAIS 
 
A concentração de metais na solução do 
solo é governada pelos processos de adsorção, 
dessorção, precipitação e dissolução, controlados 
principalmente pela acidez e pelo potencial redox 
do solo (MOREIRA, 2004). 
A disponibilidade de metais nos solos para 
as plantas depende da sua dessorção na superfície 
dos materiais coloidais do solo para a solução 
(CASAGRANDE et al., 2004). Bolt et al. (1986) 
afirmaram que o conhecimento do processo de 
dessorção de metais no solo é tão importante 
quanto o conhecimento dos mecanismos de 
adsorção. 
Comparativamente aos estudos de 
adsorção (ZHU; ALVA, 1993), pode-se afirmar que 
pouco tem sido feito quanto à dessorção de metais, 
havendo dificuldades metodológicas para sua 
execução. Embora os estudos de adsorção de 
metais em solos sob condições tropicais sejam 
relativamente abundantes, poucos têm examinado 
o processo da dessorção (HOGG et al., 1993). Isto é 
contraditório porque em situações de deficiência de 
nutrientes é o processo de dessorção que controla a 
quantidade e a taxa da liberação dos elementos 
para a planta (BOLT et al., 1986). 
Segundo Gao et al. (2003), a dessorção de 
metais depende do teor livre do elemento na 
solução do solo, do pH do solo, da temperatura, da 
quantidade do elemento adicionado e do tempo de 
contato entre o solo e a solução. McBride (1989) 
relata que o abaixamento do pH favorece a 
dessorção de metais, pois os íons H+ podem 
deslocar parte dos metais adsorvidos em forma não 
trocável. 
Nos estudos de troca iônica, a forma do íon 
é idêntica na adsorção e na dessorção, entretanto, 
o processo de dessorção, pode ser afetado pela 
histerese (EVANGELOU, 1998).Os metais ligados à 
matéria orgânica são rapidamente adsorvidos, 
enquanto na dessorção ocorre de modo mais lento 
(YIN et al., 2001). 
Assim, a liberação tende a ser lenta e/ou 
incompleta, em razão da histerese, pois os 
complexos de esfera interna requerem energia de 
ativação grande para o processo de dessorção 
(McBRIDE, 1989). 
O efeito da histerese é afetado pela duração 
do período de equilíbrio (EVANGELOU, 1998). A 
histerese é explicada porque segundo a desorção 
de um contaminante é mais difícil de levar a cabo e 
procede em menor medida que a etapa da 
adsorção, isto é há um certo grau de 
irreversibilidade ( fall et al, 2000),. 
ALEXANDER (1995 ) diz que com maiores 
conteúdos de matéria orgânica no solo e maior 
hidrofobicidade da substancia maior será a 
adsorção do adsorbente orgânico e maior a 
retenção na matriz sólida, enquanto que a desorção 
pode ser insignificante, então a histereses significa 
que dado does processos físicos inversos no mesmo 
sistema ( adsorção-desorção), os processos seguem 
diferentes rotas em espaço físico de coordenadas, 
se a histerese é nula ambas rotas podem coincidir. 
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INTERAÇÃO pH E METAIS 
 
A principal variável investigada em estudos 
de adsorção é o pH e isso se deve ao efeito 
significativo do mesmo sobre a fração do metal 
adicionado que é adsorvido (JENNE, 1998). O pH é o 
principal fator que governa as reações de adsorção 
de metais por colóides orgânicos e inorgânicos do 
solo (UREN, 1992). 
A adsorção é acompanhada de liberação de 
prótons, sendo estes considerados os maiores 
competidores pelos sítios de adsorção (FARRAW et 
al., apud MAGUIRRE et al., 1981). A entrada de um 
cátion divalente no sítio corresponde à saída de 1 
ou 2 íons H+, o que diminui o pH. Muitas das argilas 
estudadas por Maguirre et al. (1981), apresentaram 
pouca capacidade adsortiva em pH 4,0. Portanto, 
quanto menor o pH, menor será a capacidade de 
retenção de metais. 
 
INTERAÇÃO DA MATÉRIA ORGÂNICA COM METAIS 
 
A matéria orgânica (MO) é uma 
componente chave na qualidade dos sistemas 
agrícolas em razão de seu conteúdo e sua qualidade 
serem os mais importantes fatores que mantêm a 
fertilidade dos solos e a sustentabilidade dos 
agroecossistemas (REEVES, 1997). 
 Em solos altamente intemperizados 
das regiões tropicais e subtropicais, a MO exerce 
papel importante no fornecimento de nutrientes às 
culturas, na retenção de cátions, na complexação 
de elementos tóxicos e de micronutrientes, na 
estabilidade da estrutura, na infiltração e retenção 
de água, na aeração e na atividade e diversidade 
microbiana (STEVENSON, 1994). 
Segundo Cantarella et al. (1992), os teores 
de metais no solo aumentam com o aumento da 
matéria orgânica, sendo os teores máximos 
encontrados em solos contendo 50 a 150 g dm-3 de 
MO. Acima de 150 g dm-3 de MO há uma tendência 
de decréscimo até atingir valores mínimos em solos 
orgânicos. Este decréscimo pode ser explicado pelo 
fato de compostos minerais serem a fonte primária 
de micronutrientes no solo e, com o aumento de 
matéria orgânica, a proporção de metais ligados a 
esta fração torna-se menor, devido ao decréscimo 
simultâneo da densidade do solo. 
Em algumas situações, a aplicação de 
grandes quantidades de resíduos orgânicos com 
relação C/N alta pode provocar uma diminuição na 
disponibilidade de metais. Uma das possíveis razões 
é a imobilização dos elementos pela microflora do 
solo, durante o processo de decomposição dos 
resíduos incorporados (STEVENSON, 1991). 
 
INTERAÇÃO DOS ÓXIDOS DE FERRO E ALUMÍNIO 
COM OS METAIS 
 
Ocorrendo sob concentrações relevantes 
nos solos, os óxidos de Fe e Al são de elevada 
importância para a adsorção e apresentam 
afinidades distintas quanto à adsorção de metais. 
Além do mais, as ligações formadas entre os metais 
e as superfícies dos óxidos são altamente 
dependentes de pH (BIBAK, 1994). 
Solos com teores semelhantes de óxidos de 
ferro podem diferir apreciavelmente quanto à 
capacidade de reter metais, dependendo da 
natureza desses óxidos (HARTER, 1979). Conforme 
Silveira et al. (1999), em solos muito 
intemperizados, com predominância de mineralogia 
oxídica na fração argila, os óxidos e hidróxidos de Fe 
e Al, mesmo em baixas concentrações influenciam 
significativamente a adsorção de metais, devido a 
acentuada afinidade destes pela superfície reativa 
dos óxidos. 
Em estudos de adsorção de longa duração, 
foi observado que a adsorção de metais por óxidos 
de Fe e Al, acontecia em duas etapas: uma rápida, 
na superfície de troca ou adsorção e outra 
representada por um processo lento e contínuo de 
adsorção. A adsorção lenta foi caracterizada como: 
- Substituição por um íon da matriz; 
- Passagem do íon para a fase sólida, 
através de um processo ativo (cristalização); 
- Difusão dos íons nos micropóros (BACKES 
et al., 1995). 
 
APLICAÇÃO DOS MODELOS DE LANGMUIR E 
FREUNDLICH NAS ISOTERMAS DE ADSORÇÃO 
 
A maior ou menor disponibilidade dos 
metais pesados é determinada pelos atributos do 
solo, como teor de argila, pH, CTC, teor de MO, 
entre outros (OLIVEIRA; MATTIAZZO, 2001). Além 
desses fatores, a adsorção de íons metálicos varia 
com a concentração e o tipo de íon metálico 
(JORDÃO et al., 2000). 
 Uma das maneiras de se estudar o 
fenômeno de adsorção é a partir do uso de 
isotermas de adsorção, como as de Langmuir e 
Freundlich (CUNHA, 1989). Há duas razões para se 
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utilizar modelos que descrevem a adsorção em 
solos. 
A primeira é possibilitar a expressão 
matemática de alguma propriedade do solo e, a 
segunda, é que permite conhecer melhor a 
natureza dos processos de adsorção (BARROW, 
1978). As isotermas de adsorção são muito usadas 
nos estudos das interações entre íons metálicos - 
solo e íons metálicos – sedimento (JORDÃO et al., 
2000). 
Nesse caso, a isoterma de Langmuir é de 
particular utilidade, pois fornece a capacidade 
máxima de adsorção (b) do metal pelo solo ou pelo 
sedimento, e o coeficiente (KL) relacionado à 
energia de ligação desse íon em tais substratos 
(SHUMAN, 1988). 
Na ausência de evidencias consistentes 
sobre a natureza dos mecanismos de adsorção, os 
coeficientes KF e n fornecidos pela equação 
exponencial de Freundlich são considerados os 
melhores parâmetros descritivos (BUCHTER et al., 
1989). Variações nos valores de n da isoterma de 
Freundlich mostram que os elementos foram 
adsorvidos sob diferentes níveis de energia 
(BUTCHER et al., 1989; SOARES, 2004). 
O ajuste não linear das equações de 
Langmuir e Freundlich, seguindo a metodologia dos 
“mínimos quadrados”, tem por objetivo minimizar a 
soma dos quadrados dos desvios entre os valores 
estimados pela equação e os experimentais 
(WHELAN, 1998). 
Este método vem sendo recomendado há 
alguns anos, porque a linearização das equações 
induz a erros na análise de regressão e subseqüente 
erro na estimativa dos parâmetros dos modelos 
(HARTER, 1984). 
Segundo Harter (1984) a linearização das 
equações é inadequada, pois reduz a variabilidade e 
sempre produz um coeficiente de correlação 
significativo, podendo acarretar um erro de até 50% 
ou mais na estimativa de adsorção máxima em 
estudos envolvendo baixas concentrações. 
Cunha et al. (1994) testaram as isotermas 
de Freundlich, de Langmuir e de Temkin na 
descrição da adsorção de Zn por oxissolos, alfissolos 
e ultissolos, e verificaram que a isoterma de 
Freundlich foi a que melhor se ajustou aos 
resultados experimentais. 
Para esses autores, a utilização de elevadas 
concentrações de Zn na solução inicial talvez 
permitisse o ajuste a equação de Langmuir, e a 
estimativa da adsorção máxima. Neste caso mesmo 
que a adsorção de Zn fosse subestimada, o aspecto 
qualitativo dessa estimativa permitiria a 
comparação entre solos de mineralogia similar. 
Kendorff e Schnitzer (1980), comprovaram 
que conforme o pH aumenta, cargas negativasda 
matéria orgânica são liberadas e se tornam 
disponíveis para a adsorção de Ni. Mellis et al. 
(2004) observaram alta correlação entre pH, MO e 
adsorção de Ni.. 
Apesar da MO ser extremamente 
importante para a retenção de metais nos solo, não 
se observaram correlações entre a MO e a adsorção 
de Cd, Ni e Zn. Vários trabalhos não tem 
evidenciado correlações significativas entre a MO e 
a adsorção de metais pesados (PIERANGELI et al., 
2005). 
A matéria orgânica do solo também 
desempenha importante papel na retenção do 
cobre (SAUVÉ et al.; 2000). O alto grau de 
seletividade entre ela e o Cu se deve à formação de 
complexos de esfera interna resultantes da 
adsorção específica. Nascimento et al. (2004) 
estudaram a adsorção de Cu em seis Latos solos e 
obtiveram boa correlação da CTC efetiva e do teor 
de MO com o parâmetro de adsorção máxima da 
equação de Langmuir.. 
A adsorção é o processo pela qual um 
átomo ou uma molécula de substancia se adere na 
superfície de um sólido ou na interface entre does 
fluidos, a adsorção é um fenômeno essencialmente 
bidimensional em oposição a absorção que é 
tridimensional. 
A adsorção é um meio para neutralizar ou 
satisfazer as forças de atração que existem em uma 
superfície ou interface e que são produzidas pela 
descontinuidade na natureza da estrutura, em 
conseqüência a adsorção produz uma diminuição da 
energia livre interface ( tensão ao tratar de uma 
interface fluido-fluido) 
Segundo varaldo et all (2002) as isotermas 
de adsorção e desorção cumprem um papel 
fundamental no transporte e disponibilidade de 
contaminantes em solos e sedimentos ( shelbaum 
et al,1999) . 
Os fenômenos de adsorção e desorção são 
a base para medir, desenhar e operar outros 
processos de interes ambiental, tais como a 
remoção de compostos tóxicos e matéria orgânica 
recalcitrante de efluentes líquidos e gasosos em 
torres com recheio de carvão ativado. 
É fato conhecido que a descontaminação de 
solos e sedimentos depende principalmente do 
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processo de desorção (Campos Velarde et al ,1997). 
Ao observar ou estudar a descrição matemática da 
adsorção dos contaminantes orgânicos dos solos e 
sedimentos, a maioria destes fenômenos ajustasse 
com a isoterma linear ( Eq 1; Ditoro e Horzempa, 
1982), o modelo Potencial de Freundlich ( Eq 2; 
Sawyer e Mccarty, 1978), ou a isoterma hiperbólica 
ou de Langmuir ( Eq 3 ; Sawwyer e Mccarty, 1978) . 
Veja as equações a seguir: 
 
q= Kı C ( 1) ; q= Kғ C¹/n ( 2 ) ; q= q max.bC/ ( 1 + bc 
) (3) 
 
veja as unidades das equações : 
q - Concentração do absorbato na fase solida ao 
equilíbrio, em Kg/Kg ; 
C - Concentração do absorbato na fase do fluido, 
em Kg/m³; 
Kı - Coeficiente de Adsorção Linear, em m³/Kg ; 
Kғ - Coeficiente de adsorção não linear ; 
n - expoente inverso relacionado a concavidad da 
isoterma, adimensional ; 
q max - Capacidad máxima da adsorção, em Kg/Kg ; 
b - Coeficiente relacionado ao crescimento da 
curva, em m³/Kg. 
 
A adsorção ocorre na superfície do corpo e 
a absorção tem lugar em todo o volume do corpo, a 
substancia em cuja superfície ocorre a adsorção 
chama se adsorbente e a substancia extraída do 
volume da fase adsorbato, o adsobente extrai tanto 
mais substancia do volume da fase, quanto mais 
desenvolvida seja sua superfície, a superfície que 
corresponde a 1 g de adsorvente chama se 
superfície especifica 
A EPA (1992) considera a adsorção química 
uma ligação química real, geralmente covalente, 
entre uma molécula e átomos superficiais, em que a 
molécula pode perder sua identidade quando os 
átomos são rearranjados, formando novos 
compostos. 
Segundo Drever (1997), para se entender o 
movimento dos metais pesados nos solos e na água 
subterrânea, é preciso ser capaz de modelar 
quantitativamente os processos de adsorção. A 
equação (ou representação gráfica) que relaciona a 
concentração de espécies adsorvidas nos sólidos e a 
concentração na solução é geralmente referida 
como isoterma. A maneira mais comum de 
quantificar geoquimicamente esse processo é dada 
pelo coeficiente de distribuição Kd ou pela função 
de distribuição Kf. Este coeficiente também atua 
como um indicador da mobilidade de um poluente 
num fluxo subsuperficial (Freeze e Cherry, 1979). 
O coeficiente de distribuição, Kd, é um dos 
parâmetros mais importantes usados para estimar a 
migração de contaminantes presentes em soluções 
aquosas em contato com sólidos (USEPA, 1999a). 
 
INFLUENCIA DA LINEARIDADE NOS MODELOS DE 
ADSORÇÃO 
 
Modelo de adsorção linear 
 
Segundo LEITE (2000) pode ser adotado 
para condições em que o meio esta saturado de 
constituintes não polares, tendo uma concentração 
do soluto baixa, ou seja menor que a metade de 
seu limite de solubilidade 
Para uma relação linear a inclinação da reta 
é representada pelo K1 ou seja a razão entre a 
massa do contaminante adsorvido pelo solo 
(massa de soluto por volumei unitário do solo seco) 
e sua concentração na solução solo (massa de 
soluto por volume unitário de solução), este 
método pode ser utilizado para solos orgânicos 
hidrófobos, o valor de K1 pode variar dependendo 
do contaminantee e do material subsuperficial, 
ensaios tem mostrado que quanto maior o 
conteúdo de MO no meio maior é o potencial de 
adsorção, então a adsorção pode ser caracterizada 
para muitos solos através de do conteúdo orgânico 
 
Adsorção em condições não ideais 
 
Existe muitas condições em que a adsorção 
não segue o padrão ideal, quando a taxa de 
adsorção é lenta transformando se em um agente 
limitante do processo , não havendo por tanto 
equilíbrio ; nestes casos a adsorção segue um 
modelo cinético de segunda ordem, por tanto não 
linear e particularmente útil para altas 
concentrações de soluto. A adsorção não linear é 
observada com freqüência no seguinte exemplo: 
Adsorção de tricloroetileno (TCE) em sedimentos 
glaciais, o K1 decresceu de 110 para 1, a menos de 
10 para 4 PPM, por tanto pode se aplicar os 
modelos de Langmuir ou Freundlich, sendo esta 
ultima mais utilizada. 
Quando a relação entre a concentração 
adsorvida e a concentração do poluente na solução 
não for linear, a correlação é dada por uma função 
de distribuição Kf., veja equações já citadas, para a 
equação de Freundlich o coeficiente n é uma 
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constante e geralmente menor que 1, o expoente n 
<1 faz com que a curva se torne menos íngreme 
para maiores concentrações. 
 
 
 
 
 
 
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